Biorremediacion-de-suelos-contaminados-con-benzo[a]pireno-empleando-Pleurotus-ostreatus

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UNIVERSIDAD NACIONAL AUTÓNOMA DE MÉXICO 
PROGRAMA DE MAESTRÍA Y DOCTORADO EN INGENIERÍA 
INGENIERÍA AMBIENTAL – SUELOS y AGUAS SUBTERRÁNEAS 
 
 
BIORREMEDIACIÓN DE SUELOS CONTAMINADOS CON BENZO[A]PIRENO 
EMPLEANDO Pleurotus ostreatus 
 
 
 
TESIS PARA OPTAR POR EL GRADO DE: 
MAESTRO EN INGENIERÍA 
 
 
PRESENTA: 
ING. AGR. JUAN JOSÉ VILLACÍS FAJARDO 
 
 
 
TUTOR PRINCIPAL: 
M. en C. ROLANDO SALVADOR GARCÍA GÓMEZ - Facultad de Química 
COMITÉ TUTORAL: 
DRA. GEORGINA FERNÁNDEZ VILLAGÓMEZ - Facultad de Química 
DRA. ROSARIO ITURBE ARGÜELLES - Instituto de Ingeniería 
 
 
 
 
MÉXICO, D.F., OCTUBRE, 2013 
 
 
 
Ricardo
Texto escrito a máquina
 
UNAM – Dirección General de Bibliotecas 
Tesis Digitales 
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JURADO ASIGNADO: 
 
 
 
 
Presidente: DRA. ROSARIO ITURBE ARGÜELLES 
 
Secretario: DRA. SUSANA SAVAL BOHÓRQUEZ 
 
Vocal: M.C. ROLANDO SALVADOR GRACÍA GÓMEZ 
 
1 er. Suplente: DRA. GEORGINA FERNÁNDEZ VILLAGÓMEZ 
 
2 d o. Suplente: DRA. MARISELA BERNAL GONZÁLEZ 
 
 
 
 
 
 
Lugar donde se realizó la tesis: LABORATORIOS 301, 302 Y 303 DEL CONJUNTO “E” DE 
QUÍMICA, UNAM. 
 
 
 
 
 
 
TUTOR DE TESIS: 
 
M.C. ROLANDO SALVADOR GRACÍA GÓMEZ 
 
 
 
 
-------------------------------------------------- 
FIRMA 
 
 
 
 
 
 
 
AGRADECIMIENTOS: 
Al Consejo Nacional de Ciencia y Tecnología (CONACyT) por la beca de posgrado recibida. 
 
ÍNDICE 
 Pág. 
GLOSARIO 10 
RESUMEN 11 
1. INTRODUCCIÓN 12 
2. OBJETIVOS Y ALCANCES 13 
 2.1. OBJETIVO GENERAL 13 
 2.2. OBJETIVOS ESPECÍFICOS 13 
 2.3. ALCANCES DE LA INVESTIGACIÓN 13 
3. MARCO TEÓRICO 14 
 3.1. El suelo 15 
 3.1.1. Papel que desempeñan los suelos en el ecosistema 15 
 3.2. Contaminación de los suelos 16 
 3.2.1. Principales contaminantes del suelo 17 
 3.2.1.1. Contaminantes metálicos 18 
 3.2.1.2. Contaminantes orgánicos 18 
 3.2.1.2.1. Contaminantes derivados del petróleo 19 
 3.3. Hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP) 20 
 3.3.1. Estructura y propiedades de los HAP 20 
 3.3.2. Origen y fuentes de los HAP 21 
 3.3.2.1. Fuentes naturales de los HAP 22 
 3.3.2.2. Fuentes antropogénicas de los HAP 22 
 3.3.2.2.1. Otras fuentes antropogénicas: el tabaco y los alimentos 23 
 3.3.3. Problemas ambientales relacionados con los HAP 24 
 3.3.4. Dinámica de los HAP en el suelo 25 
 3.3.5. Biodegradación de los HAP 25 
 3.3.5.1. Rutas de degradación biológica de los HAP 26 
 3.3.5.2. Factores limitantes en la degradación biológica de los HAP 27 
 3.3.5.3.1. Biodisponibilidad 28 
 3.3.5.3.2. Temperatura 28 
 3.3.5.3.3. Oxígeno 28 
 
 Pag. 
 3.3.5.3.4. Acidez y alcalinidad 28 
 3.3.5.3.5. Humedad 28 
 3.3.6. Isotermas de adsorción 29 
 3.3.6.1. Modelos de adsorción 29 
 3.3.6.1.1. Modelo lineal 29 
 3.3.6.1.2. Modelo de Freundlich 30 
 3.3.6.1.3. Modelo de Langmuir 30 
 3.3.7. Técnicas analíticas empleadas para la determinación de HAP 31 
 3.3.7.1. Cromatografía de líquidos de alta resolución (CLAR) 31 
 3.3.7.2. Cromatografía de gases. Espectrometría de masas 32 
 3.4. Remediación de suelos contaminados con hidrocarburos 32 
 3.4.1. Experiencias de remediación de suelos en México 33 
 3.4.2. Biorremediación 34 
 3.4.2.1. Ventajas de la biorremediación 35 
 3.4.2.2. Desventajas de la biorremediación 35 
 3.4.2.3. Biorremediación en México 35 
 3.5. La micorremediación 37 
 3.5.1. Pleurotus ostreatus como hongo degradador de hidrocarburos 38 
 3.5.1.1. Biología y cultivo de Pleurotus ostreatus 39 
 3.5.1.1.1. Reproducción 40 
 3.5.1.1.2. Crecimiento 40 
 3.5.1.1.3. Fructificación 41 
 3.5.1.1.4. La fase de declinación 42 
 3.5.1.1.5. La fase estacionaria y la muerte 42 
 3.5.1.2. Pleurotus ostreatus en México 42 
4. METODOLOGÍA 44 
 4.1. Diseño experimental 44 
 4.2. Materiales y métodos 45 
 4.2.1. ETAPA 1: Estudios sobre el suelo a analizar 45 
 4.2.1.1. Obtención del suelo 45 
 
 Pag. 
 4.2.1.1.1. Caracterización del suelo in situ 45 
 4.2.1.2. Caracterización del suelo 46 
 4.2.1.2.1. Humedad 47 
 4.2.1.2.2. Capacidad de campo 47 
 4.2.1.2.3. Textura 47 
 4.2.1.2.4. Densidad aparente 48 
 4.2.1.2.5. Densidad real 49 
 4.2.1.2.6. Porosidad del suelo 50 
 4.2.1.2.7. pH 51 
 4.2.1.2.8. Contenido de materia orgánica 51 
 4.2.1.2.9. Conductividad eléctrica 52 
 4.2.1.2.10. Capacidad de intercambio catiónico 52 
 4.2.1.2.11. Nitrógeno total 53 
 4.2.1.2.12. Fósforo disponible 53 
 4.2.1.2.13. Elementos menores biodisponibles 53 
 4.2.1.3. Isotermas de adsorción 53 
 4.2.2. ETAPA II: Estudios sobre el hongo Pleurotus ostreatus 55 
 4.2.2.1. Obtención del cultivo puro de Pleurotus ostreatus 55 
 4.2.2.2. Pruebas de dosis-respuesta (tolerancia del micelio) 56 
 4.2.3. ETAPA III: Análisis del suelo contaminado en los reactores 57 
 4.2.3.1. Construcción de los reactores con el suelo 57 
 4.2.3.2. Análisis de los tratamientos 58 
5. RESULTADOS Y DISCUSIÓN 60 
 5.1. Etapa 1: Estudios sobre el suelo a analizar 60 
 5.1.1. Caracterización del suelo “in situ” 60 
 5.1.1.1. Clima y estado del tiempo 60 
 5.1.1.2. Uso del suelo y vegetación 60 
 5.1.1.3. Descripción del relieve 60 
 5.1.1.4. Forma de la vertiente 61 
 5.1.1.5. Posición fisiográfica 61 
 
 Pag. 
 5.1.1.6. Evidencias de erosión 61 
 5.1.1.7. Material parental 61 
 5.1.1.8. Estructura 61 
 5.1.2. Caracterización fisicoquímica del suelo 61 
 5.1.3. Isotermas de adsorción 64 
 5.2. Etapa II: Estudios sobre el hongo Pleurotus ostreatus 66 
 5.2.1. Medición de la tolerancia del micelio de Pleurotus ostreatus 
bajo distintas concentraciones de benzo(a)pireno 
66 
 5.3. Etapa III: Análisis del suelo contaminado en los reactores 68 
6. CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES 74 
 6.1. Conclusiones 74 
 6.2. Recomendaciones 74 
7. REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS 75 
ANEXOS 81 
Anexo 1. Ficha de seguridad del benzo(a)pireno 81 
Anexo 2. Modelación de la prueba de isotermas de adsorción 83 
A.2.1. Modelo lineal 84 
A.2.2. Modelo de Langmuir 84 
A.2.3. Modelo de Freundlich 84 
Anexo 3. Análisis estadísticos de las pruebas dosis-respuesta 85 
A.3.1. Resumen estadístico del crecimiento del micelio 85 
A.3.2. ANOVA del crecimiento del micelio 85 
A.3.3. Prueba estadística de rangos múltiples con 95.0% de intervalos 
LSD 
85 
Anexo 4. Determinación de la dosis efectiva media (CE50) a partir de las 
pruebas dosis-respuesta 
87 
Anexo 5. Análisis estadístico de los resultados finales de los reactores con 
suelo contaminado 
88 
Anexo 6. Manejo de los residuos generados a lo largo de la 
experimentación 
89 
A.6.1. Tratamiento y destino final de los residuos generados 90 
 
 
ÍNDICE DE FIGURAS 
 Pág. 
Figura 3.1. Pasos iniciales de la ruta de degradación de HAP por hongos y 
bacterias 
27 
Figura 3.2. Tecnologías autorizadas de remediación para suelos utilizadas en 
México por empresas 
36 
Figura 3.3. Ciclo de vida de los hongos 40 
Figura 3.4. Crecimiento del Pleurotus ostreatus ECS-0110 en medio líquido 41 
Figura 4.1. Sitio de toma de la muestra 45 
Figura 4.2. Triángulo de texturas 48 
Figura 4.3. Esquema de la prueba de isotermasde adsorción 54 
Figura 4.4. Esquema de lavado del material de vidrio para el análisis por 
cromatografía de líquidos de alta resolución (CLAR) 
55 
Figura 4.5. Esquema de las pruebas de dosis-respuesta 56 
Figura 5.1. Gráfica de las curvas de calibración 64 
Figura 5.2. Gráfica del modelo de Freundlich 66 
Figura 5.3. Pruebas dosis-respuesta 67 
Figura 5.4. Balance de masas en los reactores con suelo contaminado 72 
Figura 5.5. Gráfica de superficie de respuesta 3D de las condiciones de 
crecimiento del suelo en los reactores 
73 
Figura A.1. Hoja de seguridad del benzo[a]pireno 82 
Figura A.2. Modelo de adsorción lineal 83 
Figura A.3. Modelo de adsorción de Langmuir 84 
Figura A.4. Modelo de adsorción de Freundlich 84 
Figura A.5. Diagrama de flujo de la generación y tratamiento de los residuos 
generados en la experimentación 
89 
 
 
 
 
 
 
ÍNDICE DE TABLAS 
 Pág. 
Tabla 3.1. Potenciales del suelo, las funciones ecológicas y los criterios de 
cuantificación 
16 
Tabla 3.2. Algunos HAP de importancia ambiental y sus propiedades 
físicas 
21 
Tabla 3.3. Vida media de algunos hidrocarburos en agua y en sedimentos 24 
Tabla 3.4. Límites máximos permisibles para hidrocarburos específicos en 
suelo 
25 
Tabla 3.5. Hongos utilizados para la biorremediación de contaminantes 38 
Tabla 4.1. Diseño experimental factorial 22 44 
Tabla 4.2. Parámetros determinados y metodología empleada para la 
caracterización del suelo bajo estudio 
46 
Tabla 4.3. Relación de la densidad del agua con la temperatura 50 
Tabla 4.4. Clasificación de suelos de acuerdo al pH según la NOM-021 51 
Tabla 4.5. Clasificación de suelos de acuerdo al contenido de materia 
orgánica 
52 
Tabla 4.6. 
Condiciones cromatográficas para la detección del 
benzo[a]pireno empleando cromatografía líquida de alta 
resolución (CLAR) 
54 
Tabla 4.7. 
Distribución de reactores experimentales según el diseño 
experimental empleado 
57 
Tabla 5.1. 
Resultados de los parámetros obtenidos en la caracterización 
física del suelo 
62 
Tabla 5.2. 
Parámetros de la caracterización química del suelo: pH, 
contenido de materia y carbono orgánico total 62 
Tabla 5.3. Parámetros de la caracterización química del suelo: 
Conductividad eléctrica y capacidad de intercambio catiónico 
63 
Tabla 5.4. Parámetros de la caracterización química del suelo: Elementos 
menores biodisponibles, fósforo disponible y nitrógeno total 
63 
Tabla 5.5. Parámetros de la caracterización química del suelo: Elementos 
menores biodisponibles, fósforo disponible y nitrógeno total 
64 
Tabla 5.6. 
Datos de los análisis empleando Cromatografía líquida de alta 
resolución (CLAR) la determinación de las isotermas de 
adsorción 
65 
Tabla 5.7. Resultados de las pruebas de dosis-respuesta 67 
 
 Pag. 
Tabla 5.8. Concentración efectiva media (CE50) para Pleurotus ostreatus 
con respecto al benzo[a]pireno 
68 
Tabla 5.9. Pruebas de eficiencia de extracción empleando tres diferentes 
tipos de cartuchos comerciales 
68 
Tabla 5.10. Parámetros iniciales de los reactores con suelo contaminado 69 
Tabla 5.11. 
Concentraciones iniciales y finales de benzo[a]pireno obtenidas 
en los reactores empleando cromatografía líquida de alta 
resolución 
71 
Tabla 5.12. Datos promedio de la remoción de benzo(a)pireno con suelo 
contaminado 
72 
Tabla 8.1. 
Condiciones cromatográficas para la detección del 
benzo[a]pireno empleando cromatografía líquida de alta 
resolución (CLAR) 
83 
Tabla 8.2. Resumen estadístico del crecimiento del micelio 85 
Tabla 8.3. ANOVA del crecimiento del micelio 85 
Tabla 8.4. Prueba de rangos múltiples con 95% en intervalos LSD (least 
significant difference) 
85 
Tabla 8.5. Análisis de parámetros estadísticos para el análisis Probit 
(Probability unit) 
87 
Tabla 8.6. Análisis Probit sobre la “concentración” de la dosis efectiva 
media (CE50) 
87 
Tabla 8.7. ANOVA degradación del benzo[a]pireno 88 
Tabla 8.8. Prueba de rango múltiple debido a la variable humedad 
(95%LSD) 
88 
 
 
ÍNDICE DE ECUACIONES 
 Pág. 
Ecuación 3.1. Coeficiente de reparto octanol/agua (Kow) 24 
Ecuación 3.2. Relación del valor de Kow con el valor de bioconcentración (Kb 
o CB) 
24 
Ecuación 3.3. Cálculo de la concentración adsorbida en cada vial 29 
Ecuación 3.4. Modelo de adsorción lineal 30 
Ecuación 3.5. Modelo de Freundlich 30 
Ecuación 3.6. Modelo de Langmuir 30 
Ecuación 3.7. Eficiencia Biológica (EB) de hongos 41 
Ecuación 3.8. Tasa de Producción (TP) de hongos 41 
Ecuación 4.1. Cálculo del porcentaje de humedad del suelo 47 
Ecuación 4.2. Cálculo de la densidad aparente del suelo 48 
Ecuación 4.3. Cálculo del volumen de las partículas del suelo 49 
Ecuación 4.4. Cálculo de la densidad real del suelo 50 
Ecuación 4.5. Cálculo de la porosidad del suelo 50 
Ecuación 4.6. Cálculo del porcentaje de carbono orgánico del suelo 52 
Ecuación 4.7. Porcentaje de materia orgánica 52 
Ecuación 4.8. Cálculo de la concentración adsorbida (Cs) 55 
Ecuación 4.9. Cálculo del Porcentaje de inhibición del crecimiento del hongo 57 
GLOSARIO 
Benzo[a]pireno: Hidrocarburo aromático policíclico formado por 5 anillos aromáticos. De 
acuerdo con Orozco et al. (2003) el mayor peligro por la vía de exposición de inhalación asociado 
con los efectos del benzo[a]pireno en organismos vivos es la capacidad para producir efectos 
mutagénico y carcinogénicos 
 
Biorremediación: Se define como biorremediación a cualquier proceso que utilice 
microorganismos, hongos, plantas vivas o las enzimas derivadas de ellos para retornar un suelo 
alterado por contaminantes a su condición natural o lo más cercano a ella. La biorremediación 
puede ser empleada para eliminar contaminantes específicos del suelo, por ejemplo en la 
degradación bacteriana de compuestos organoclorados o de hidrocarburos 
 
HAP: Dentro del grupo de los contaminantes orgánicos derivados del petróleo se encuentran los 
hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP) los cuales forman una familia particular de 
hidrocarburos correspondiente a compuestos que contienen un cierto número de anillos 
bencénicos condensados a través de dos o más átomos de carbono (Straalen y Lokke, 1997). 
Debido a su estructura singular, origen y comportamiento ambiental han sido estudiados de forma 
diferenciada del conjunto de hidrocarburos. Es un grupo de contaminantes cuyo estudio se ha 
incrementado en las últimas décadas por la evidencia del carácter cancerígeno de diversos 
compuestos de la familia 
 
ISRIC: International Soil Reference and Information Center 
 
LAU: Licencia Ambiental Única 
 
Micorremediación: Es una forma de biorremediación en la cual se usan hongos para degradar o 
retener los contaminantes en el suelo. Estimulando la actividad enzimática y microbiana, el 
micelio reduce las toxinas in-situ. Algunos hongos son hiperacumuladores, capaces de absorber y 
concentrar metales pesados en el esporocarpo 
 
Pleurotus ostreatus: Es un hongo comestible que se consume ampliamente por su sabor y la 
facilidad de su identificación. Este hongo ha sido ampliamente utilizado para remover 
contaminantes del suelo 
 
 
 
 
 11 
RESUMEN 
 
En este trabajo se determinó el nivel de remoción que produce Pleurotus ostreatus sobre el 
benzo[a]pireno expresamente adicionado a un suelo, empleando para ello cromatografía de 
líquidos de alta resolución (CLAR), buscando una alternativa de remediación de suelos para 
aminorar su impacto ambiental. Por ello, como primer punto se realizó una caracterización 
fisicoquímica del suelo, a nivel de laboratorio, para que al momento de contaminarlo fuera posible 
evaluar el comportamiento del contaminante, determinando la efectividad de la técnica de 
biorremediación a evaluar. Para determinar la capacidad del suelo de adsorber el contaminante se 
realizó una prueba de isotermas de adsorción (concentración inicial de benzo(a)pireno de 4, 6, 8, 
10 y 12 ppm) comparándose tres modelos: lineal, de Langmuir y de Freunlich, siendoeste último 
el que otorgó mejores resultados en la linealidad del método, obteniéndose una constante de 
distribución (Kd) de 0.724 mg/kg. Adicionalmente, se realizaron pruebas de adsorción empleando 
3 tipos de cartuchos comerciales (Chromabond® easy de 6 mL/200mg, Cromafix® SA (M) y 
Cromafix® C-18 ec.) resultando el Cromafix® SA (M) el que obtuvo los mejores resultados en 
cuanto a los porcentajes de recuperación (88%). Por otra parte, se evaluó el crecimiento del 
micelio de Pleurotus ostreatus en un medio de cultivo contaminado con benzo[a]pireno bajo 
diferentes concentraciones (4, 6, 8, 10 y 12 ppm) verificando la tolerancia del crecimiento del 
micelio por medio de la prueba de dosis-respuesta. Por último se hicieron estudios en reactores de 
vidrio con el suelo previamente caracterizado y contaminado de manera artificial con la 
concentración determinada en la prueba de dosis-respuesta de benzo[a]pireno, para la posterior 
medición del contaminante residual a lo largo del tiempo conforme proliferó el micelio. Lo 
anterior se realizó con un diseño experimental factorial 22, es decir con dos niveles y dos variables 
independientes (cantidad del micelio, 2.5, 5% y humedad en los reactores, 50,70%), siendo la 
variable dependiente la concentración de benzo[a]pireno degradada por el micelio. En cuanto a la 
comparación con la caracterización fisicoquímica que se realizó antes y al finalizar el estudio no 
se encontraron diferencias estadísticamente significativas (p<0.05). A partir de las pruebas de 
dosis respuesta se determinó la concentración efectiva media (CE50) para Pleurotus ostreatus con 
respecto al benzo[a]pireno, que fue de 1.21 ppm. Ésta fue la concentración utilizada en los 
reactores en donde la remoción mayor del contaminante fue de 58.41% la cual se dio con un 70% 
de humedad y con 5% de inóculo de micelio. Con base en este estudio se puede asegurar que es 
posible utilizar este hongo como agente para la biorremediación de suelos contaminados con 
benzo[a]pireno, siendo necesario continuar con este estudio para otros hidrocarburos aromáticos 
policíclicos (HAP), separados y en su conjunto, para evaluar el nivel de degradación que puedan 
alcanzar en estos tipos de contaminantes. 
 
 
 
Palabras clave: Biorremediación, suelos contaminados, benzo[a]pireno, Pleurotus ostreatus 
 
 
 12 
 
1. INTRODUCCIÓN 
En la actualidad, la contaminación ambiental ha llegado a un punto en el que los recursos 
naturales se encuentran amenazados. Particularmente los suelos se han visto afectados por la 
disposición directa –voluntaria o involuntaria– de residuos y contaminantes, afectando sus 
funciones en el ecosistema. El origen de las alteraciones que se producen en el suelo no puede 
atribuirse a una sola causa. La contaminación puede aparecer como resultado de actividades 
industriales, agrícolas o de servicios, aunque es el sector industrial el principal agente 
contaminante (Orozco et al., 2003). La sociedad industrializada ha sintetizado miles de 
compuestos orgánicos para un sin número de usos. Una enorme cantidad de compuestos químicos 
orgánicos se fabrican cada año–más de 60 millones Megagramos (toneladas métricas) en los 
Estados Unidos solamente, incluyendo plásticos y plastificantes, lubricantes y refrigerantes, 
combustibles y disolventes, plaguicidas y fertilizantes (Brady y Weil, 2008). 
Al referirse a la contaminación del suelo por parte de contaminantes orgánicos, se refiere 
fundamentalmente a la producida por productos derivados del petróleo. La sociedad, a través del 
tiempo ha logrado convertir el petróleo en combustible y otros productos que son la base del 
desarrollo actual (Hernández et al., 2004). Dentro del grupo de los contaminantes orgánicos 
derivados del petróleo se encuentran los hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP), los cuales 
forman una familia particular de compuestos formados por un cierto número de anillos bencénicos 
condensados a través de dos o más átomos de carbono (Straalen y Lokke, 1997). De acuerdo con 
Orozco et al. (2003) el mayor peligro asociado con los efectos de los HAP en organismos vivos es 
la capacidad para producir efectos mutagénicos y carcinogénicos. Casi todos los hidrocarburos 
aromáticos policíclicos son sospechosos carcinogénicos en algún grado en peces y animales; en 
concreto, se ha demostrado la capacidad de producir cáncer en humanos el benzo[a]pireno y el 
benzo[a]antraceno. 
La micorremediación es una técnica de biorremediación basada en el uso de hongos para degradar 
y remover toxinas del suelo. Los hongos en general son organismos eficientes que fragmentan 
moléculas rompiendo largas cadenas en otras más simples con una menor toxicidad. Se ha 
calculado que la micorremediación tiene un costo, por tonelada de suelo contaminado con 
hidrocarburos, de alrededor de $50 dólares americanos, representando en la actualidad la 
tecnología de remediación más barata (Stamets, 2005). 
Dada la problemática planteada, en este trabajo se determinó el nivel de remoción que produce 
Pleurotus ostreatus sobre uno de los hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP) o Policyclic 
Aromatic Hydrocarbons (PAH, por sus siglas en inglés), específicamente del benzo[a]pireno por 
ser considerado uno de los 16 HAP de mayor recalcitrancia establecidos por la Agencia de 
Protección Ambiental de los Estados Unidos (EPA), empleando técnicas cromatográficas para su 
cuantificación, desarrollando una alternativa de remediación de suelos con menor impacto 
ambiental. Al mismo tiempo, se evaluó la tolerancia de este hongo en presencia del contaminante 
y bajo las condiciones de humedad y temperatura a las cuales se ve favorecida la mayor remoción 
de éste. 
 
 13 
 
2. OBJETIVOS Y ALCANCES 
2.1. OBJETIVO GENERAL 
Evaluar el nivel de biorremediación que produce Pleurotus ostreatus sobre un suelo contaminado 
ex-profeso con benzo[a]pireno a nivel laboratorio 
2.2. OBJETIVOS ESPECÍFICOS 
Realizar la caracterización fisicoquímica del suelo a nivel laboratorio determinando el 
posible comportamiento del contaminante 
Determinar el crecimiento del micelio de Pleurotus ostreatus en un medio de cultivo 
contaminado con benzo[a]pireno bajo diferentes concentraciones verificando la tolerancia 
del crecimiento del micelio 
Realizar estudios en reactores con el suelo previamente caracterizado y contaminado de 
manera artificial con benzo[a]pireno, para la posterior medición del contaminante residual 
a lo largo del tiempo conforme prolifera el micelio 
2.3. ALCANCES DE LA INVESTIGACIÓN 
Se contrastarán las características fisicoquímicas del suelo al inicio y al final de la 
experimentación 
Se evaluará la tolerancia del Pleurotus ostreatus con respecto a 5 concentraciones de 
benzo[a]pireno (2, 4, 6, 8, 10 ppm) 
Se determinará el grado de biorremediación del suelo contaminado con benzo[a]pireno en 
reactores a nivel laboratorio con respecto a tres controles 
Se evaluará a Pleurotus ostreatus como biodegradador de benzo[a]pireno con respecto a la 
concentración efectiva media (CE50) 
 
 14 
3. MARCO TEÓRICO 
Para el año 2050 se proyecta que la población mundial alcanzará los 9 mil millones de habitantes. 
Por esto el suelo se ha convertido en un recurso fundamental que debe ser protegido y recuperado 
urgentemente ya que provee a todos los seres vivos de comida, materia prima y combustible. 
También mantiene las actividades rurales y urbanas así como los procesos naturales (FAO, 2003). 
Durante la última mitad de siglo XX, el uso del suelo, las actividades y estilo de vida del ser 
humano, han degradado 5 mil millones de hectáreas (alrededor del 43%) de suelo con vegetación 
sobre la superficie de la tierra. Según el ISRIC (International Soil Reference and Information 
Center), el 46.4% de los suelos han sufrido una importante disminución en cuanto a su 
productividad y se ha destruido parcialmente su actividad biológica. El 15.1% de los suelos no 
pueden ser usados para la producción de alimentos y su actividadbiológica ha sido severamente 
destruida, lo cual conllevaría una inversión bastante alta para su recuperación. Cerca de 9.3 
millones de hectáreas (0.5%) de los suelos tiene un daño irreparable y no posee ningún tipo de 
actividad biológica. Aunque naturalmente existe el proceso de degradación geológica, actividades 
humanas como la deforestación, los incendios forestales, el mal manejo de residuos urbanos e 
industriales, entre otros, degradan al suelo de manera química, física y biológica en una tasa 
mucho más acelerada que la capacidad de depuración del mismo. 
Otra de las principales causas de la degradación del suelo son las prácticas utilizadas en la 
agricultura y ganadería convencionales, tales como el sobrepastoreo animal, el mal manejo de los 
residuos y el uso descontrolado de agroquímicos. Este tipo de actividades resultan en un aumento 
de la vulnerabilidad del suelo tanto a la erosión hídrica (56% de los suelos mundiales) como a la 
eólica (28% de los suelos mundiales) (ISRIC, 2009). 
Debido a las prácticas actuales de producción, el suelo es degradado físicamente causando la 
compactación, por el uso de maquinaria pesada, y la pérdida de estructura del mismo 
disminuyendo los potenciales de uso del terreno. El riego excesivo y con agua de baja calidad 
resulta en la pérdida de nutrimentos y disminución del contenido de la materia orgánica desatando 
procesos como la salinización, sodificación y acidificación, dejando al suelo en condiciones 
desfavorables de poder llevar a cabo los distintos roles que cumple en el ecosistema (Siebe et al., 
2006). 
La biota del suelo también se ve severamente afectada por las actividades antes mencionadas, 
disminuyendo la diversidad y actividad de los microorganismos, un componente fundamental para 
mantener las condiciones de productividad (Orozco et al., 2003). 
La mayor parte de la degradación (alrededor de 3.6 mil millones de hectáreas) está vinculada con 
el proceso de la desertificación. De igual manera, la tala indiscriminada de bosques ha degradado 
cerca de 0.5 mil millones de hectáreas en el trópico húmedo (Brady y Weil, 2008). Los procesos 
de degradación descritos resultan en una reducción en el potencial de productividad así como la 
disminución de la capacidad de proveer beneficios a la humanidad. Tanto la erosión hídrica como 
la eólica resultan en la pérdida de área productiva y en muchos casos en la contaminación de 
cuerpos de agua superficiales debido al arrastre de sedimentos y de contaminantes. 
 15 
Además de los procesos de degradación por el mal uso y manejo de los suelos se presenta la 
contaminación de los mismos dada principalmente por actividades antropogénicas. Muchos de los 
procesos industriales y urbanos generan ciertos tipos de contaminantes que afectan de manera 
directa a las funciones del suelo en el ecosistema. A medida que se tengan que enfrentar los 
desafíos de este siglo, el desarrollo y comprensión de nuevas tecnologías serán fundamentales 
para proteger el ambiente, y al mismo tiempo, producir alimento y biomasa para mantener a la 
población. Bajo este contexto el estudio del suelo nunca había sido tan importante y esencial 
(Cookson, 1995). 
3.1. El suelo 
El planeta Tierra provee gracias a sus esferas ambientales (atmósfera, antroposfera, biosfera, 
geosfera e hidrosfera) la posibilidad de que se lleve a cabo la vida. La parte de la Química 
Ambiental que incluye la porción sólida de la tierra es la geosfera, en donde se incluye todas las 
rocas y minerales. Una parte particularmente importante de la geosfera es el suelo, que sostiene el 
crecimiento de las plantas, base del alimento para todos los organismos vivos (Manahan, 2007). 
En vista de que existen procesos de degradación naturales, el suelo cuenta con la habilidad de 
recuperación de su capacidad funcional después de un disturbio, buscando regresar a su estado de 
equilibrio natural. A esta capacidad se la conoce como resiliencia (Brady y Weil, 2008). Según 
Siebe (2012)1, los factores que determinan la resiliencia del suelo son, el primero: La resistencia 
del suelo, la cual es la capacidad del suelo de mantener su capacidad funcional durante o después 
de un disturbio. El segundo, el tipo de suelo (incluyendo el componente biológico) y el tercero, la 
vegetación, ya que la dinámica que se desarrolla en el suelo puede protegerlo contra la erosión y 
contra las propiedades intrínsecas de los suelos como son la textura, la estabilidad de los 
agregados, etc. 
El clima también mantiene una estrecha relación con la resiliencia del suelo ya que la cantidad de 
precipitación, su distribución y la temperatura, determinan muchos de los procesos biológicos que 
ayudan a proteger y autorregenerar a los suelos. El uso del suelo es otro factor que determinará la 
resistencia del suelo a la degradación o disturbio. La intensidad, régimen y duración del disturbio 
será el factor que determinará qué tan resistente tiene que ser un suelo a la degradación (Gimsing 
et al., 2009). 
3.1.1. Papel que desempeñan los suelos en el ecosistema 
El suelo representa un papel determinante para el desarrollo de la vida en la Tierra. Dentro de este 
papel cumple con diferentes funciones según sus características. Según Siebe (2012), los 
potenciales del suelo se resumen en la Tabla 3.1. 
 
 
 
1 Comunicación personal 
 16 
 
Tabla 3.1 Potenciales del suelo, las funciones ecológicas y los criterios de cuantificación 
Potenciales Funciones ecológicas Criterios 
Documental Cuerpo natural Perfil del suelo 
Biótico Localidad para el desarrollo de las plantas 
Diversidad de especies, 
rendimientos, calidad, 
pedregosidad, porosidad, 
capacidad de intercambio 
catiónico (CIC), pH, etc. 
Abiótico 
Filtro, amortiguador (buffer), 
sumidero, transformación, 
regulador del ciclo 
hidrológico 
Cantidad y calidad de la recarga 
de acuíferos, calidad de aire, 
escorrentía 
De área Depósito, construcción Extensión, capacidad de carga, resistencia a la penetración 
Fuente: Siebe (2012) 
En cualquier ecosistema, según Brady y Weil (2008), se puede afirmar que los suelos desempeñan 
seis puntos clave, los cuales se citan a continuación: 
Como primer punto, el suelo provee un medio en el que pueden crecer las plantas, poniendo al 
alcance de las raíces nutrimentos esenciales para el crecimiento vegetal. Como segundo punto, las 
propiedades de los suelos son el factor principal en la regulación del ciclo hidrológico. Tanto la 
pérdida, utilización, contaminación y purificación del agua son procesos que ocurren en el suelo. 
En tercer lugar el suelo funciona como sistema de reciclaje. En el suelo desechos de vegetales, de 
animales y de restos humanos son asimilados y sus componentes básicos pasan a disposición para 
su reutilización por las siguientes generaciones. Como cuarto punto el suelo proporciona un 
hábitat para un sin número de microorganismos, insectos, reptiles, entre otros. El quinto punto está 
relacionado con los procesos de regulación atmosférica que ocurren en el suelo ya que se capta y 
libera grandes cantidades de dióxido de carbono, oxígeno, metano y otros gases. Finalmente, 
como sexto punto, en ecosistemas construidos por los seres humanos el suelo juega un papel 
básico como medio ingenieril. No solamente es importante como material para construir ladrillos, 
etc., sino para proporcionar una base para cada camino, casa o cualquier construcción. 
3.2. Contaminación de los suelos 
Según Velazco y Volke (2002) el suelo está definido como un cuerpo natural dinámico constituido 
por sólidos minerales y orgánicos, gases, líquidos y organismos vivos que sirven a su vez como 
medio para el crecimiento de plantas. A partir de este concepto se define la calidad del suelo como 
la capacidad de éste de funcionar en límites naturales o ecosistemas manejados, para mantener la 
productividad de plantas y animales, mantener o mejorar la calidad de agua y aire y mantener la 
salud y habitación humanas.La degradación de los suelos es la disminución del funcionamiento 
óptimo de las actividades y procesos ya descritos. La degradación es generalmente producto de los 
cambios provocados por el mal uso y manejo del hombre. 
 17 
El impacto ambiental que el hombre está ejerciendo sobre el suelo ha originado que la 
contaminación del mismo sea uno de los problemas ambientales que está recibiendo atención 
especial y que va en aumento en los últimos años. Esto es debido a los riesgos directos que los 
suelos contaminados pueden ejercer sobre la salud humana y, a razones económicas derivadas de 
su limitación de uso y a la devaluación de los terrenos contaminados (Jackson, 2007). 
Como se describió anteriormente, el suelo posee una enorme capacidad de asimilar compuestos 
orgánicos e inorgánicos añadidos. Toneladas de residuos orgánicos se descomponen por acción de 
los microorganismos cada año y grandes cantidades de compuestos inorgánicos se fijan o se 
adsorben por los minerales del suelo. No obstante, los suelos tienen un límite en su capacidad de 
asimilar estos contaminantes y es el ambiente quien sufre los efectos cuando estos límites son 
excedidos (Gimsing et al., 2009). 
Según Orozco et al. (2003) se denomina suelo contaminado a una porción de terreno, superficial o 
subterránea, cuya calidad ha sido alterada como consecuencia del vertido, directo o indirecto, de 
residuos o productos peligrosos. El origen de las alteraciones que se producen en el suelo no 
puede atribuirse a una sola causa. La contaminación puede aparecer como resultado de actividades 
industriales, agrícolas o de servicios, aunque es el sector industrial el principal agente 
contaminante. La sociedad industrializada ha sintetizado miles de compuestos orgánicos para un 
sin número de usos. Una enorme cantidad de compuestos químicos orgánicos se fabrican cada 
año. Como ya se mencionó, más de 60 millones de Megagramos (toneladas métricas) en los 
Estados Unidos solamente, incluyendo plásticos y plastificantes, lubricantes y refrigerantes, 
combustibles y disolventes, plaguicidas y fertilizantes (Brady y Weil, 2008). Algunos de estos son 
extremadamente tóxicos para los humanos y otras formas de vida. A través de fugas o derrames 
accidentales o aplicaciones planeadas, compuestos químicos orgánicos sintéticos pueden ser 
encontrados virtualmente en cada rincón del ambiente en el suelo, agua subterránea, en las plantas 
y en nuestros cuerpos. 
Según la Agencia para sustancias tóxicas y el registro de enfermedades o Agency for Toxic 
Substances and Disease Registry, por sus siglas en inglés (ATSDR, 1995), los contaminantes en 
los suelos pueden producir los siguientes efectos perjudiciales: 
Contaminación de las aguas subterráneas a través de lixiviados 
Contaminación de las aguas superficiales a través de la escorrentía 
Contaminación del aire por combustión, evaporación, sublimación o arrastre por el viento 
Intoxicación por contacto directo 
Intoxicación a través de la cadena alimentaria 
Fuego y explosión 
3.2.1. Principales contaminantes del suelo 
Existen compuestos sintetizados artificialmente. Estos compuestos son conocidos como 
xenobióticos y la mayoría de ellos son tóxicos para los organismos vivos y son resistentes a la 
descomposición biológica. Algunos de estos compuestos pueden ser inofensivos e inertes; sin 
embargo, otros son biológicamente muy dañinos en muy bajas concentraciones (EPA, 2006). 
 18 
Los compuestos que de una manera u otra llegan al suelo, pueden llegar a inhibir o matar a los 
microorganismos, socavando así el balance de la comunidad taxonómica. Otros compuestos 
pueden transportarse del suelo, al aire, al agua o a la vegetación donde pueden entrar en contacto 
con otros organismos vivos a través de la cadena trófica, incluyendo los seres humanos. Por lo 
tanto, es imperativo que el control de la disposición de estos compuestos se realice de manera 
estricta y que el desarrollo de tecnologías de limpieza sobre estos suelos se realice empleando 
metodologías amigables con el ambiente. Los contaminantes encontrados en los suelos pueden ser 
muy diversos y de distintas fuentes. A continuación se describen los más comunes. 
3.2.1.1. Contaminantes metálicos 
Se refiere en especial al grupo de los llamados “metales pesados”, que se encuentran naturalmente 
en concentraciones entre 0.1 y 0.001 mg/litro en la disolución del suelo y se comportan como 
micronutrientes (Orozco et al., 2003). Las principales fuentes de estos contaminantes son los 
vertidos industriales, actividades mineras, residuos, plaguicidas, tráfico, etc. Los metales vertidos 
en mayor cantidad son: Mn, Zn, Cu, Cr, Pb, Ni, V, Mo, mientras que entre los minoritarios se 
destacan al Cd, Hg y Sb (metaloide), que son altamente tóxicos (EPA, 2006). 
Según Orozco et al. (2003), la concentración de los metales en los suelos se ve influenciada por 
los procesos de adsorción, intercambio iónico, pH y por las distintas reacciones en las que pueden 
intervenir. Las tres vías principales de retención de metales en el suelo son: 
Procesos de adsorción en la superficie de partículas coloidales minerales u orgánicas 
Formación de complejos con las sustancias húmicas del suelo 
Reacciones de precipitación en forma de sales insolubles 
Cuando los contaminantes llegan al suelo, son adsorbidos por las partículas coloidales que existen 
en el mismo o son arrastrados hacia las capas más profundas por efecto de las lluvias. Los 
contaminantes solubles se infiltrarán en la capa superficial del suelo, donde tiene lugar la mayor 
adsorción; a pesar de esto también existe adsorción a profundidades mayores, inclusive en la zona 
saturada del suelo. Los compuestos insolubles se acumulan en la superficie de las moléculas 
orgánicas hidrófobas, enlazándose a través de la materia orgánica presente en el suelo (Straalen y 
Lokke, 1997). 
En algunas ocasiones puede producirse un fenómeno denominado ‹‹biometalación››, que consiste 
en la movilización de metales pesados, al formarse un enlace entre un catión metálico y el grupo 
metilo, dando lugar a compuestos liposolubles y su incorporación a la cadena trófica. Se puede 
producir también contaminación por metales en los acuíferos por el fenómeno de percolación 
(Brady y Weil, 2008). 
3.2.1.2. Contaminantes orgánicos 
La contaminación del suelo por contaminantes orgánicos tiene como principal característica su 
gran complejidad, debido a la gran diversidad de compuestos orgánicos existentes y a su gran 
reactividad. Al hablar de contaminación por este tipo de compuestos, se refiere fundamentalmente 
a la producida por derivados del petróleo. Los contaminantes orgánicos industriales que 
generalmente terminan contaminando suelos por accidente o negligencia incluyen derivados del 
 19 
petróleo usados como combustibles (componentes de la gasolina como benceno y otros con mayor 
complejidad como los hidrocarburos aromáticos policíclicos –HAP-), disolventes usados en 
procesos de producción -como el tricloroetileno (TCE)-, y explosivos militares como el 
trinitotolueno (TNT) (Dubois, 2008). 
Estos compuestos pueden llegar a interrumpir la reproducción en aves y causar cáncer y efectos 
hormonales en los humanos. Muchos de los cientos de tipos que existen fueron creados entre 1930 
y 1980 y usados especialmente como lubricantes, fluidos hidráulicos, aislantes eléctricos, así 
como ciertos tipos de pinturas y otro sinnúmero de aplicaciones industriales y comerciales. Dada 
su extrema resistencia a la degradación y su habilidad para entrar en la cadena alimenticia, incluso 
el día de hoy es común encontrar residuos de estos compuestos (EPA, 2006). 
La movilidad de este grupo de contaminantes depende del tipo de suelo (contenido de materia 
orgánica, capacidad de intercambio catiónico, pH, etc.) y de la composición química y 
propiedades de los compuestos (solubilidad en medio acuoso, presión de vapor, constante de 
Henry, etc.). El desplazamiento de este tipo de contaminantes se puede producirpor tres 
mecanismo diferentes: difusión, dispersión mecánica y convección (Orozco et al., 2003). 
Otros procesos que hay que considerar adicionalmente son la degradación química y biológica que 
pueden sufrir estos compuestos, así como sus posibilidades de volatilización. También son de gran 
importancia en los fenómenos de adsorción-complejación de metales (Dubois, 2008). 
3.2.1.2.1. Contaminantes derivados del petróleo 
La contaminación del suelo por contaminantes orgánicos se refiere fundamentalmente a la 
generada por productos derivados del petróleo. La humanidad a través del tiempo ha logrado 
convertir el petróleo en combustible y otros productos que son la base del desarrollo actual. 
Existen varias hipótesis acerca del origen del petróleo que tratan de explicar la formación del 
crudo, sin embargo la teoría más aceptada es la de origen orgánico, la cual supone que se originó 
por la descomposición de los restos de animales y plantas y organismos microscópicas 
acumulados debajo de materiales sólidos y en el fondo de las lagunas, mares y océanos y en el 
curso inferior de los ríos. La materia orgánica de estos seres vivos se cubrió paulatinamente con 
capas cada vez más gruesas de sólidos y sedimentos, al abrigo de las cuales, en determinadas 
condiciones de presión, temperatura y tiempo, se transformaron lentamente en hidrocarburos 
(Hernández et al., 2004; Reyes-Calzada, 2012). 
Las principales fuentes de contaminación por hidrocarburos fósiles en los suelos son las fosas de 
pozos petroleros y las deficiencias en su mantenimiento, la descarga de instalaciones de 
procesamiento y petroquímicas, la rotura de oleoductos y accidentes durante la transportación. En 
menor cantidad, existe la contaminación del suelo por desechos municipales, partículas 
transportadas por vía atmosférica y sustancias producidas por organismos. En las zonas donde las 
lluvias son frecuentes e intensas ocurre la contaminación por acarreo de los hidrocarburos 
(Dubois, 2008). 
El destino de los hidrocarburos en el suelo fue descrito por McGill et al (1981). Ellos explicaron 
que los hidrocarburos pasan primero por dos procesos: la volatilización y la fotooxidación. 
Posteriormente, atraviesan por un proceso de descomposición biológica, donde los 
 20 
microorganismos, los nutrimentos, el oxígeno, la textura y el pH son fundamentales. Como 
resultado de este último proceso, se generan productos intermedios, células microbianas y CO2, el 
cual se va a la atmósfera. Por último, los productos derivados de la descomposición biológica 
siguen dos caminos: 1) la incorporación de humus al suelo o 2) lixiviación. 
Existen muchos suelos potencialmente contaminados que a simple vista no son visibles. Por 
ejemplo, los suelos cercanos a fugas de tanque de almacenamiento de diesel y de gasolina 
presentes en las gasolineras, las cuales representan un peligro latente de contaminación del 
subsuelo y del manto freático. En México, existen pocos estudios sobre las diferentes clases de 
hidrocarburos y su concentración en las áreas contaminadas (Saval, 1999). Sin embargo, en los 
estados de Tabasco, Veracruz, Sonora y Oaxaca, algunos investigadores han iniciado la 
caracterización de suelos y sedimentos contaminados por hidrocarburos en las zonas petroleras 
(Hernández et al., 2004). 
El Instituto Mexicano del Petróleo (Informe Técnico, 1999a,b) realizó un estudio para determinar 
la concentración de cada uno de los hidrocarburos poliaromáticos presentes en los suelos y en 
subsuelos contaminados con diesel ubicados cerca de tanques de almacenamiento, en dos 
terminales de distribución y almacenamiento de Pemex (Petróleos Mexicanos), mismas que se 
encuentran en Hermosillo, Sonora y Salina Cruz, Oaxaca. De los resultados de dicho trabajo se 
observó que el subsuelo aledaño a dichas terminales de almacenamiento se encontraba 
contaminado con hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP), lo cual representaba un grave 
problema al ambiente, dado que algunos compuestos son tóxicos para el hombre, los animales y 
las plantas. Se encontraron 16 HAP en concentraciones de 1.5 a 23.5 partes por billón (ppb) en la 
terminal de Salina Cruz y de 13.5 a 623.8 ppb en la terminal de Hermosillo. 
3.3. Hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP) 
Dentro del grupo de los contaminantes orgánicos derivados del petróleo se encuentran los 
hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP) los cuales forman una familia particular de 
hidrocarburos correspondiente a compuestos que contienen un cierto número de anillos 
bencénicos condensados a través de dos o más átomos de carbono (Straalen y Lokke, 1997). 
Debido a su estructura singular, origen y comportamiento ambiental han sido estudiados de forma 
diferenciada del conjunto de hidrocarburos. Es un grupo de contaminantes cuyo estudio se ha 
incrementado en las últimas décadas, por la certificación del carácter cancerígeno de diversos 
compuestos de la familia. 
3.3.1. Estructura y propiedades de los HAP 
Los HAP se caracterizan por estar formados por átomos de carbono e hidrógeno, agrupados en 
anillos que contienen cinco o seis átomos de carbono. El naftaleno (dos anillos bencénicos) se 
considera el compuesto más sencillo y el coroneno (siete anillos bencénicos), el de mayor número 
de anillos condensados dentro de los HAP de importancia ambiental (McGill et al., 1981). 
Los HAP se forman durante la combustión incompleta del carbón, aceites, gases, madera, residuos 
domésticos, y en general substancias de origen orgánico. Se encuentran de forma natural en el 
petróleo, el carbón, depósitos de alquitrán y como productos de la utilización de combustibles, ya 
sean fósiles o biomasa. Como contaminantes, tanto en el ambiente como en el entorno laboral, han 
 21 
despertado preocupación debido a que algunos compuestos han sido identificados como 
cancerígenos (Cortés, 2011). 
Existen también compuestos en los que uno o varios átomos de carbono han sido substituidos por 
otros átomos o grupos de átomos, como nitrógeno, flúor, cloro, o grupos más complejos. Estos 
HAP se conocen como HAP substituidos, mientras que los formados por carbono e hidrogeno 
exclusivamente son los HAP no substituidos. Por lo expuesto anteriormente se deduce que el 
número posible de HAP es enorme; sin embargo, hay una serie de miembros de la familia que 
aparecen en el ambiente de forma más generalizada (Straalen y Lokke, 1997). 
Orozco et al. (2003) resume los HAP de importancia ambiental más frecuentes y algunas de sus 
propiedades importantes en relación a su comportamiento en las aguas se aprecian en la Tabla 3.2. 
Tabla 3.2 Algunos HAP de importancia ambiental y sus propiedades físicas 
Orozco et al. (2003) 
Compuesto 
Fórmula 
molecular 
(Mm) 
Solubilidad 
en agua 
(ppm), 
25°C 
Presión 
de vapor 
(kPa) a 
25°C 
T de 
ebullición 
(°C) 
Toxicidad 
relativa 
Antraceno C14H10(178.2) 0.07 1.9 x10-4 342 desconocida 
Fenantreno C14H10(178.2) 1.29 6.8 x10-4 340 Desconocida 
Fluoranteno C16H10(202.2) 0.26 1.9 x10-3 384 Nula 
Pireno C16H10(202.2) 0.135 2.5 x10-6 404 Nula 
Benzo(a)antraceno C18H12(228.3) 9.4 x10-3 1.0 x10-8 438 Débil 
Benzo(a)pireno C20H12(252.3) 1.2 x10-3 5.6 x10-9 495 Fuerte 
Perileno C20H12(252.3) 4.01 x10-5 N.r. 503 Nula 
Benzo(b)fluoranteno C20H12(252.3) N.r. N.r. N.r. Moderada 
Benzo(g,h,i)perileno C22H12(276.3) 7.0 x10-4 1.0 x10-10 N.r. Nula 
N.r.= No reportado; Mm=Masa molecular; ppm=partes por millón 
En general, los hidrocarburos aromáticos policíclicos son lipofilicos, es decir que tienden a unirse 
a sustancias grasas, y a disolverse en ellas. Este carácter lipofílico de los HAP se incrementa con 
la complejidad de los compuestos y la masa molecular, es decir, cuanto más átomos y más anillos 
forman la molécula del HAP mayor es su afinidad por las grasas. Son inestables 
fotoquímicamente, es decir, que se degradan por la luz (Agudo, 2010). 
Son compuestos sólidos en condiciones ambientales, con puntos de fusión superiores a los 100°C 
(salvo los menores de la serienaftaleno y acenafteno). Como se puede observar en la Tabla 3.2, se 
trata de compuestos de muy baja solubilidad en agua, a la vez que elevada en disolventes 
orgánicos no polares, lo que los clasifica como microcontaminantes orgánicos y con capacidad 
bioacumulativa. Por lo general, un incremento en la masa molecular y en el número de anillos en 
su estructura disminuyen la solubilidad en agua y su volatilidad (Dubois, 2008). 
 22 
3.3.2. Origen y fuentes 
De acuerdo con Agudo (2010), los HAP se forman durante la combustión incompleta de materia 
orgánica en general. En el proceso de combustión de la materia orgánica, formada por carbono e 
hidrogeno, esta reacciona con el oxígeno, formándose dióxido de carbono y agua. Sin embargo, si 
no hay suficiente oxígeno, la combustión es incompleta; parte del combustible no reacciona 
completamente con el oxígeno y se forman otros subproductos tales como monóxido de carbono y 
HAP. Este proceso también es conocido como pirolisis. 
 
La combustión de hidrocarburos a temperaturas relativamente elevadas (superiores a 500°C) y con 
insuficiente oxígeno para combustión completa, son condiciones propicias para la formación de 
hidrocarburos aromáticos policíclicos. El proceso transcurre a través de la formación de radicales 
libres, producidos por la ruptura de enlaces C-C y C-H, que reaccionan entre sí (Schneider et al., 
1996). 
 
Las cantidades de HAP formadas dependen de la temperatura de combustión y de la naturaleza de 
los compuestos orgánicos implicados en el proceso. También en la formación geológica de 
combustibles fósiles se pueden formar HAP por procesos algo diferentes. De acuerdo con Wiesel 
et al. (1993) el material biológico que da origen al carbón y petróleo evoluciona en este caso bajo 
presión y a temperaturas relativamente bajas (menos de 200°C), condiciones en las que pueden 
formarse ciertas cantidades de HAP. 
 
Como resultado de este origen natural y antropogénico que se ha citado, las principales fuentes de 
HAP en el ambiente son los procesos de combustión de materiales orgánicos y el uso de 
combustibles fósiles y sus derivados. La emisión a la atmósfera de estos hidrocarburos y su 
posterior deposición en aguas y suelo, junto a la presencia en determinadas aguas residuales 
industriales y procesos de lixiviación de materiales asfálticos y bituminosos, son los principales 
focos de contaminación (Mihelcic y Zimmerman, 2010). 
 
Dada la amplia distribución de materia orgánica (carbón, madera, vegetación en general, 
combustibles fósiles, tabaco, alimentos), así como los procesos de combustión de la misma, los 
HAP son ubicuos, es decir se encuentran de forma generalizada en el ambiente. En general se 
distinguen dos tipos de fuentes como responsables de la presencia de HAP en el ambiente: 1) 
fuentes naturales y 2) fuentes antropogénicas las cuales se citan en el inciso 3.3.2.1 
3.3.2.1. Fuentes naturales 
Algunas formas de combustión natural de materia orgánica que comportan emisión al aire de HAP 
son las erupciones de los volcanes y los incendios forestales debidos a causas naturales. El 
petróleo y en general los combustibles fósiles contienen de forma natural HAP en bajas 
concentraciones (alrededor del 1%), dependiendo en gran medida del origen del crudo (Mihelcic y 
Zimmerman, 2010). 
3.3.2.2. Fuentes antropogénicas 
Este término hace referencia a todas las formas en las que se originan HAP que sean dependientes 
de la actividad humana. La amplia utilización de procesos de combustión de materia orgánica 
 23 
durante el último siglo ha hecho que la producción de HAP sea un fenómeno habitual en nuestra 
sociedad. 
 
Según Straalen y Lokke (1997), las principales actividades que emiten HAP al ambiente son: 
 
Procesos industriales: fabricación de coque, asfalto, negro de humo, ferroaleaciones, craqueo 
de petróleo, etc. 
Fuentes móviles: automóviles de gasolina y diesel, tráfico aéreo. 
Procesos de combustión: calefacciones, incineración de residuos, incendios forestales y 
agrícolas, etc. 
Generación de energía. 
3.3.2.2.1. Otras fuentes antropogénicas: el tabaco y los alimentos 
Una de las formas de combustión incompleta de materia orgánica de origen antropogénico es la 
que conlleva el hábito de fumar. Entre los muchos productos que se originan en la combustión, el 
humo del tabaco contiene cantidades importantes de HAP. Los HAP formados en la combustión 
del tabaco se encuentran, tanto en el humo directamente inhalado por el fumador, como en el que 
se exhala después de la combustión del cigarrillo (Mihelcic y Zimmerman, 2010). 
 
Algunos HAP pueden formarse también como productos de la pirólisis de los carbohidratos, 
aminoácidos, y ácidos grasos. Así pues, muchos alimentos, especialmente carnes elaboradas a la 
parrilla o la barbacoa, en que la cocción se produce a elevadas temperaturas y en contacto directo 
con la llama, se forman HAP en la superficie del alimento. Lo mismo ocurre en los procesos de 
tostado a elevada temperatura de productos derivados de cereales, como el pan y la pizza. 
Finalmente también se absorben HAP en los procesos de ahumado de pescado o carnes (ATSDR, 
1995; Tirado-Arreola et al., 2010). 
3.3.3. Problemas ambientales relacionados con los HAP 
Los HAP se encuentran fundamentalmente como contaminantes atmosféricos. En el aire se 
encuentran presentes como vapores o gases o bien se encuentran adheridas a la superficie de 
pequeñas partículas sólidas. En general, esta contaminación consiste en mezclas de HAP, nunca 
de compuestos aislados; la composición específica de cada emisión depende de varios factores, 
tales como el tipo de combustible utilizado, de sus propiedades, y del tipo de tecnología utilizada 
para su combustión. Por otra parte, los HAP en general se emiten unidos a otras partículas, y una 
vez en el aire pueden sufrir rápidamente procesos de oxidación o degradación, favorecidos por la 
presencia de otros contaminantes y de la radiación solar UV (Hernández et al., 2004). 
Por otro lado, los HAP pueden entrar a las aguas superficiales a través de las descargas de plantas 
industriales y de tratamiento de aguas residuales y pueden ser liberados a los suelos a partir de 
desechos peligrosos si estos se escapan de los contenedores de almacenamiento. En el suelo, los 
HAP se unen a otras partículas y algunos pueden contaminar los acuíferos. La degradación de los 
HAP en el suelo y en el agua puede llevar semanas y meses y es causada principalmente por la 
acción de microorganismos (Weissenfels et al., 1992). 
 24 
De acuerdo con Orozco et al. (2003), el mayor peligro asociado con los efectos de los HAP en 
organismos vivos es la capacidad para producir efectos mutagénicos y carcinogénicos. Casi todos 
los hidrocarburos aromáticos policíclicos son sospechosos carcinogénicos en algún grado en peces 
y animales; en concreto, se ha demostrado la capacidad de producir cáncer en humanos el 
benzo[a]pireno y el benzo[a]antraceno (Anexo 1). 
La elevada aromaticidad de los hidrocarburos aromáticos policíclicos les proporciona una alta 
resistencia química, por lo que su evolución en el ambiente está asociada a procesos con 
intervención de microorganismos. La vida media de la mayoría de los HAP, en aguas claras 
expuestas a fuerte radiación y con suficiente oxígeno disuelto, es inferior a una hora, pero al 
encontrarse adsorbidos en partículas o sedimentos, la velocidad de degradación se reduce, 
aumentando los valores de la vida media a semanas e incluso a años (Mihelcic y Zimmerman, 
2010). Los valores promedios obtenidos por Orozco et al. (2003) se exponen en la Tabla 3.3. 
De acuerdo con la Agencia para sustancias tóxica y el registro de enfermedades o Agency for 
Toxic Substances and Disease Registry, por su nombre en inglés (ATSDR, 1995), como regla 
general, según la persistencia en el ambiente se incrementa con el tamaño molecular de 
hidrocarburos. Los hidrocarburos más persistentes también son los que tienen, en general, una 
mayor capacidad de bioacumulación.La capacidad de solución en grasas de algunos 
contaminantes, frente al carácter hidrofílico y, por lo tanto, su carácter bioacumulativo puede 
medirse mediante la Ecuación 3.1: 
 
 
donde el coeficiente de reparto octanol/agua es Kow. 
Para la mayor parte de los HAP los valores de este coeficiente son altos, como se puede apreciar 
en la Tabla 3.3. Oscilan en el rango de 3 a 6.5 para el log Kow, lo que supone un elevado potencial 
bioacumulativo para los HAP de mayor masa molecular. De hecho, de acuerdo con la Ecuación 
3.2, la relación del valor de Kow con el valor de bioconcentración (Kb o CB) es directa: 
Kb= flip . Kow 
donde flip es la fracción de grasas (lípido) presente en el ser vivo. 
Como se puede apreciar en la Tabla 3.3, los valores de vida media varían según el medio en el que 
se encuentren; pasado este tiempo inicia la degradación. Debido a estos problemas ambientales 
ocasionados por los HAP, las diferentes legislaciones limitan su presencia en cuerpos de agua y 
suelos. De acuerdo con la Norma Oficial Mexicana NOM-138-SEMARNAT/SS-2003 (DOF, 
2003), los límites máximos permisibles de hidrocarburos en suelos y las especificaciones para su 
caracterización y remediación son los que se resumen en la Tabla 3.4. 
Ecuación 3.1 
Ecuación 3.2 
 25 
Tabla 3.3. Vida media de algunos hidrocarburos en agua y en sedimentos 
(Orozco et al., 2003) 
HAP 
Vida media Capacidad de 
bioacumulación 
log Kow 
Agua clara y luz 
solar (horas) 
Sedimento acuoso 
(semanas) 
Naftaleno - 2.4 - 4.4 3.36 
Fenantreno - 4 – 18 4.57 
Pireno 0.75 34 – 90 5.18 
Benzo(a)antraceno 0.54 - 5.61 
Benzo(a)pireno 0.034 200 – 300 6.04 
 
Tabla 3.4. Límites máximos permisibles para hidrocarburos específicos en suelo según la 
NOM-138-SEMARNAT/SS-2003 (DOF, 2003) 
Hidrocarburos 
específicos 
Uso de suelo predominante (mg/kg masa seca) 
Agrícola Residencial Industrial 
Benceno 6 6 15 
Tolueno 40 40 100 
Etilbenceno 10 10 25 
Xilenos 40 40 100 
Benzo(a)pireno 2 2 10 
Dibenzo(a, h)antraceno 2 2 10 
Benzo(a)antraceno 2 2 10 
Benzo(b)fluoranteno 2 2 10 
Benzo(k)fluoranteno 8 8 80 
Indeno(1,2,3-cd)pireno 2 2 10 
 
3.3.4. Dinámica de los HAP en el suelo 
Según Brady y Weil (2008), una vez que los contaminantes llegan al suelo, los contaminantes 
orgánicos, tales como plaguicidas e hidrocarburos (incluyendo a los HAP), se mueven en una o 
más de las siguientes siete rutas: (1) se pueden volatilizar a la atmósfera sin ningún tipo de cambio 
químico; (2) pueden ser adsorbidos al suelo; (3) se pueden mover hacia abajo a través del suelo en 
formas líquidas o en solución y podrían lixiviarse; (4) podrían sufrir reacciones químicas sobre la 
superficie del suelo o dentro de éste; (5) pueden ser degradados por acción biológica; (6) pueden 
ser lavados hacia ríos o lagunas por la escorrentía superficial; y (7) pueden ser absorbidos por 
plantas o animales terrestres ingresando así a la cadena trófica. 
 26 
3.3.5. Biodegradación de los HAP 
Los HAP de dos o tres anillos son más fáciles de biodegradar. Ejemplo de ello, es el trabajo 
reportado por Wiesel et al. (1993) en el que observaron que en una mezcla de naftaleno, 
fluoranteno y pireno (compuestos de dos, tres y cuatro anillos respectivamente), se presentó una 
secuencia progresiva de biodegradación comenzando por el naftaleno y continuando con el 
fluoranteno y finalmente el pireno. 
Con el fin de profundizar en la relación que existe entre la biodegradación y el número de anillos 
aromáticos, se han realizado trabajos en los que se trabaja con una mezcla de compuestos de entre 
2 y 6 anillos aromáticos en un medio líquido al cual se le adicionan microorganismos (Dreyer et 
al., 1995). 
Se debe tener en cuenta que para llevar a cabo la biodegradación deseada, es necesario controlar 
diversos factores, como por ejemplo oxígeno, nutrimentos, humedad, temperatura y pH. Se sabe 
también que los HAP son compuestos químicos sumamente hidrófobos, como por ejemplo el 
benzo[a]pireno el cual tiene una solubilidad en agua de 1.2 x10-3 ppm (Orozco et al., 2003). 
Según Arce (2000), los principales mecanismos que controlan la biodegradación de los HAP son: 
La absorción o bioabsorción 
La producción de metabolitos 
La absorción de los HAP ocurre en la membrana celular y se plantea como primer paso en el 
proceso de degradación. Un concepto importante de este modelo es que en el interior de la 
membrana celular existe un micro-ambiente hidrófobo que facilita la absorción. De esta manera, 
pasa al citoplasma en donde se lleva a cabo la degradación de los HAP por acción enzimática 
(Peña, 1995). 
Algunas propiedades importantes de la membrana celular son: 
Una bicapa lipídica 
Los fosfolípidos de la membrana se comportan como un mosaico fluido 
La membrana es selectivamente permeable 
El interior de la membrana es hidrófobo 
Dadas las características hidrofóbicas de la membrana celular, los HAP pueden ingresar al interior 
de la célula, de tal manera que la proporción de degradación de éstos puede ser controlada a través 
de absorción de la membrana para lo cual se han desarrollado modelos de comportamiento que 
describe este proceso (Arce, 2000). 
Cuando aumenta la hidrofobicidad del HAP hay una mayor bioabsorción en la membrana; sin 
embargo, la proporción de biodegradación disminuye ya que un menor contenido de HAP se 
encuentran biodisponibles en el líquido extracelular. Cuando la mayoría de los HAP están alejados 
de la célula, para poder llevar a cabo la bioabsorción, se obtiene una baja biodegradación del HAP 
(Chang y Bae, 1999). 
 27 
3.3.5.1. Rutas de degradación biológica de los HAP 
Se ha comprobado que la biodegradación de los HAP en condiciones aerobias produce una mayor 
remoción y en ella interviene el Citocromo P-450 como catalizador de la reacción de oxidación 
(Savas et al., 1997). Los microorganismos que llevan a cabo este proceso pueden ser hongos o 
bacterias (Figura 3.1). 
 
Figura 3.1. Pasos iniciales de la ruta de degradación de HAP por hongos y bacterias 
(Singh, 2006) 
En general, el metabolismo de los hongos es más lento y menos eficiente que el de las bacterias en 
la degradación de los HAP. Sin embargo las bacterias no son capaces de degradar hidrocarburos 
aromáticos policíclicos que tienen más de cuatro anillos aromáticos, mientras que los hongos 
pueden degradar y mineralizar HAP con más de cuatro anillos aromáticos. Un grupo diverso de 
hongos han demostrado ser capaces de oxidar HAP de dos a seis anillos aromáticos (Singh, 2006). 
Es importante tener en cuenta que algunos de los metabolitos que se forman durante la 
degradación llegan a ser más tóxicos que el HAP inicial. Por esto algunos compuestos con más de 
4 anillos no se mineralizan completamente (Schneider et al., 1996). También se sabe que el 
proceso de degradación es completo cuando se lleva a cabo por cepas puras (Bouchez, 1995). 
Hongos, bacterias 
Monooxigenasa 
Óxido de areno 
Rearreglo no 
enzimático 
Hidrolasa 
Trans-Dihidrodiol 
Fenol 
O-Glucósido 
O-Glucurónido 
O-Sulfato 
O-Xyloside 
O-Metil 
 
Hongo de pudrición 
blanca 
Lignina/Mn 
peroxidasa, lacasa 
HAP-quinonas 
Fisión de 
anillo 
Bacterias 
Dioxigenasa 
cis-Dihidrodiol 
Dehidrogenasa 
Catecol 
meta-fisión 
orto-fisión 
cis, cis-ácido 
mucónico 
2-Hidroximucónico 
semialdeído 
 28 
3.3.5.2. Factores limitantes en la degradación biológica de los HAP 
Se han descrito en forma general los factores principales que se encuentran involucrados en la 
biodegradación de los HAP en un medio líquido donde los HAP están relativamente 
biodisponibles. A continuación se describen, con base en estudios de casos, factores que 
intervienen en la biodegradación de HAP en el suelo, principalmente aquellos que propician la 
biodisponibilidad del hidrocarburo. 
3.3.5.2.1. Biodisponibilidad 
En la biodegradación de HAP en el suelo, la biodisponibilidad del hidrocarburo puede llegar a ser 
el paso que determine la factibilidad de remoción (Chávez et al., 2003).Se ha demostrado que al tratar de degradar una mezcla de de HAP con microorganismos 
autóctonos, sólo se logran degradar compuestos de dos a tres anillos aromáticos. Al hacer un 
extracto de los HAP del suelo y suspenderlos en un medio líquido que se inocula con 
microorganismos aislados del mismo suelo, se logra degradar una mayor proporción e incluso 
compuestos que anteriormente se creían recalcitrantes (Weissenfels et al., 1992). 
Como se mencionó anteriormente, el suelo es una matriz compleja, formada principalmente por 
arena, limo y arcilla, siendo la arcilla el factor más importante en la adsorción incluyendo a los 
HAP, de tal manera que un suelo con una gran cantidad de arcilla deja en menor biodisponibilidad 
a los HAP (Siebe, 1997). No obstante se ha observado que algunos microorganismos son capaces 
de generar compuestos extracelulares (enzimas) para desorber el HAP del suelo, tal como sucede 
con algunos hongos (Andersson y Henrysson, 1996). 
3.3.5.2.2. Temperatura 
La temperatura influye por su efecto en la naturaleza física y composición química de los HAP; en 
la actividad de los microorganismos y en la composición de la flora microbiana. La degradación 
generalmente disminuye cuando la temperatura desciende, lo que se relaciona con una reducción 
de la actividad enzimática (Gibbs et al., 1975). 
3.3.5.2.3. Oxígeno 
La oxigenación es el paso inicial del catabolismo de los HAP usando el complejo enzimático 
Citocromo P-450, que requiere de oxígeno. La biodisponibilidad de oxígeno en suelos depende 
del consumo microbiano, la unidad de suelo, si se encuentra inundado y de la presencia de 
sustratos utilizables (Bossert y Bartha, 1984). 
3.3.5.2.4. Acidez y alcalinidad 
Un suelo con valores de pH de 6 a 7 se considera neutro, con pH menor de 4.5 es muy ácido, y 
muy básico de 8 en adelante. El valor de pH del suelo se relaciona con la capacidad de 
intercambio catiónico del mismo (Primo, 1981). El pH afecta el comportamiento de las funciones 
celulares, transporte de la membrana celular y el equilibrio de las reacciones catalizadas de los 
microorganismos. La degradación de los hidrocarburos se reporta como muy rápida en valores de 
 29 
Ecuación 3.3 
pH cercano a 7. Para el caso de algunos hongos, su actividad aumenta a valores de 4.5 (Rodríguez 
et al., 1999). 
3.3.5.2.5. Humedad 
Se considera que la humedad adecuada para la actividad microbiana es de 40 a 70% para sistemas 
aerobios. En suelos con humedad mayor, se reduce la disponibilidad de oxígeno y disminuye de 
manera significativa la actividad microbiana (Rodríguez et al., 1999). 
3.3.6. Isotermas de adsorción 
La adsorción es un proceso en el que un compuesto soluble (adsorbato) se remueve de la solución 
por contacto con una superficie sólida (adsorbente) (Iturbe, 2012). La prueba de isoterma de 
adsorción describe el equilibrio de la adsorción de un material en una superficie. Según Iturbe 
(2012), los principales factores que afectan la adsorción en suelos son: 
Solubilidad: A mayor solubilidad menor adsorción 
Estructura molecular: Los compuestos de cadena ramificada se adsorben más que los de 
cadenas lineales 
Masa molecular: Las moléculas más grandes se adsorben mejor que las moléculas de menor 
tamaño 
Polaridad: A mayor polaridad menor adsorción 
En la presente investigación se torna necesario detallar el proceso de adsorción que pudiese 
ocurrir en el suelo para que, al momento de la determinación, se cuente con un resultado preciso 
entre lo adsorbido y lo realmente removido del suelo. 
Las isotermas de adsorción se usan con frecuencia como modelos experimentales. Para la prueba, 
se preparan viales, con al menos cinco concentraciones iniciales diferentes (C0) del compuesto 
problema por triplicado. Posteriormente se agrega a cada vial una cantidad conocida de suelo seco 
(M), en donde se adiciona la solución en el volumen restante del vial (V). Los viales se agitan 
entre 24 y 48 horas con la finalidad de dar oportunidad a que todas las partículas del suelo entren 
en contacto con la solución y obtener el equilibrio en un menor tiempo que lo que se da 
naturalmente. Posteriormente la muestra puede requerir centrifugación si el tipo de suelo presenta 
partículas coloidales o gran cantidad de materia orgánica. El siguiente paso es analizar el 
sobrenadante de las muestras para obtener la concentración en equilibrio (Ce). Finalmente se 
aplica la Ecuación 3.3: Cálculo de la concentración adsorbida en cada vial (Weissenfels et al., 
1992). 
 
M
VCC
C es


0 
A partir de los valores obtenidos de Cs es posible dibujar la gráfica Cs – Ce y dependiendo del tipo 
de curva que se obtenga se aplicará el modelo que se ajuste más adecuadamente, de acuerdo con el 
coeficiente de correlación obtenido. 
3.3.6.1. Modelos de adsorción 
 30 
Ecuación 3.4 
Existen varios modelos de adsorción pero, según Brady y Weil (2008) los tres de mayor 
aplicación son los descritos a continuación. 
3.3.6.1.1. Modelo lineal 
La expresión más simple de la sorción en equilibrio se encuentra expuesta en la Ecuación 3.4: 
Modelo de adsorción lineal: 
Cs = Kd Ce 
donde: 
Cs = masa del compuesto adsorbido por la masa del suelo (mg/kg) 
Kd = coeficiente de distribución (mL/g) 
Ce = concentración del químico en la fase líquida (mg/L) 
Esta ecuación considera que una gráfica en la que se represente Cs en las ordenadas con Ce en las 
abscisas resultará en una línea recta y la pendiente corresponderá al coeficiente de adsorción Kd. 
Si la curva resulta curvilínea se deberá probar otro modelo. 
3.3.6.1.2. Modelo de Freundlich 
Este método considera un comportamiento exponencial del proceso de adsorción. A continuación 
se expone la Ecuación 3.5: Modelo de Freundlich: 
N
eds CKC  
donde: 
Cs = masa del compuesto adsorbido por la masa del suelo (mg/kg) 
Kd = coeficiente de distribución de Freundlich 
N = coeficiente exponente de Freundlich 
Ce = concentración del químico en la fase líquida (mg/L) 
3.3.6.1.3. Modelo de Langmuir 
El modelo de Langmuir considera que existe un número de sitios de adsorción disponibles y que 
la adsorción es reversible (Langmuir, 1918, citado por Leyva, 2010). A mayor número de sitios 
del sorbente que se ocupen, decrece la probabilidad de que el compuesto químico, aún en 
solución, encuentre un sitio para adsorberse. Esto considera que para altas concentraciones sólo 
quedan disponibles los sitios de adsorción menos favorables ya que los más adecuados se 
encuentran ocupados. 
 
Ésta aseveración se encuentra representada por la Ecuación 3.6: Modelo de Langmuir: 
Ecuación 3.5 
 31 
 
 eL
eL
S
CK
CaK
C


1 
donde: 
a = masa del compuesto químico requerido para saturar una unidad de masa del suelo 
KL = constante de Langmuir 
Ce = concentración del químico en la fase líquida (mg/L) 
La ecuación de Langmuir corresponde a un modelo de crecimiento limitado, similar a los 
utilizados para representar una población microbiana dinámica (Leyva, 2010). 
3.3.7. Técnicas analíticas empleadas para la determinación de HAP 
Existen varias técnicas de análisis con las cuales se puede realizar la caracterización, separación y 
cuantificación de los analitos bajo estudio (derivados del petróleo), particularmente de los 
hidrocarburos aromáticos policíclicos. De acuerdo con la NOM 138-SEMARNAT/SS-2003 
(DOF, 2003), la cual se basa en los métodos de la Agencia de Protección Ambiental de los 
Estados Unidos (EPA por sus siglas en inglés), para la determinación cuantitativa de 
hidrocarburos aromáticos policíclicos se debe realizar en un cromatógrafo de líquidos de alta 
resolución o por cromatografía de gases acoplada a espectrometría de masas. 
A continuación se describen, en los incisos 3.3.7.1 y 3.3.7.2, las técnicas recomendadas por las 
normas ambientales antes mencionadas para realizar la cuantificación de contaminantes orgánicos 
en suelos: 
3.3.7.1. Cromatografía de líquidos de alta resolución (CLAR) 
De manera general, una cromatografía se realiza permitiendoque la mezcla de moléculas que se 
desea separar (muestra) interactúe con un medio o matriz de soporte que se denomina fase 
estacionaria. Un segundo medio (la fase móvil) que es inmiscible con la fase estacionaria se hace 
fluir a través de ésta para eluir a las moléculas en la muestra. En el caso particular de la 
cromatografía líquida de alta resolución, CLAR, una muestra en estado líquido es arrastrada por 
una corriente líquida llamada eluyente. Como fase estacionaria actúa un sólido finamente dividido 
(diámetro de partícula 3, 5, 10 µm). Los principales mecanismos de interacción de esta técnica 
son: adsorción superficial, partición, intercambio iónico y exclusión molecular (Fernández, 2009). 
De acuerdo con Rosales (2008), como medio de detección para esta técnica se pueden utilizar 
cualquiera de las propiedades físicas o químicas que se puedan medir en la disolución. 
Generalmente, los detectores de la CLAR no son destructivos empleándose comúnmente: 
UV/Vis 
Fotodiodos 
Índice de refracción 
Fluorescencia 
Conductividad 
Dispersión de luz 
Ecuación 3.6 
 32 
Espectrometría de masas 
De los detectores antes mencionados el más utilizado es el de UV/Vis, el cual se emplea para 
sustancias que absorben radiación y utiliza lámparas de deuterio, xenón o wolframio (tungsteno). 
Las características que hacen que esta técnica analítica sea tan utilizada son: la selectividad, 
reproducibilidad, sensibilidad y la rapidez en los análisis. Según Lee et al. (2010), estas 
características proporcionan a la técnica con ciertas ventajas que se describen a continuación: 
Tiempo de análisis reducido 
Menor consumo de disolventes 
Menor dispersión de los solutos a analizar 
Ahorro de costos 
3.3.7.2. Cromatografía de gases - Espectrometría de masas 
El acoplamiento de la cromatografía de gases a la espectrometría de masas es una alternativa 
utilizada de manera generalizada para la separación, identificación y cuantificación de compuestos 
orgánicos volátiles y semivolátiles en mezclas complejas. También se le utiliza para la 
determinación de masas moleculares y composiciones elementales de compuestos orgánicos 
desconocidos en mezclas complejas, así como la determinación estructural de compuestos 
orgánicos desconocidos en mezclas complejas tanto haciendo coincidir sus espectros de masas con 
espectros de referencia como por una interpretación espectral a priori. Sus aplicaciones son muy 
variadas tales como la cuantificación de contaminantes en agua potable y de desecho usando los 
métodos oficiales de la Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (US-EPA), la 
cuantificación de drogas y sus metabolitos en sangre, tanto para aplicaciones farmacéuticas como 
forenses, la identificación de compuestos orgánicos desconocidos en vertederos de residuos 
peligrosos, la identificación de productos de reacciones de compuestos químicos orgánicos 
sintéticos y el análisis de productos industriales para el control de calidad. 
Entre las condiciones que se deben de tener para poder ser analizados los compuestos mediante 
esta técnica se encuentran las siguientes: 
Estado: 
oLos compuestos orgánicos deben estar en solución para la inyección en el 
cromatógrafo de gases. 
oEl disolvente deberá ser volátil y primordialmente de origen orgánico (hexano o 
diclorometano) 
Cantidad: 
oDepende del método de ionización, sensibilidad analítica de 1 a 100 ηg por 
componentes 
Preparación: 
oPuede ser desde simplemente disolver la muestra en un solvente adecuado hasta 
extensos procesos de limpieza usando varias formas de cromatografía de líquidos 
 
 33 
Aparte del tiempo empleado para la preparación de la muestra, la duración de la corrida y el 
análisis de los datos obtenidos pueden tomar entre 1 a 20 horas (o más) dependiendo del nivel de 
detalle necesario (Bouchonnet y Libong, 2004). 
3.4. Remediación de suelos contaminados con hidrocarburos 
A escala mundial, se ha desarrollado un gran número de opciones de remediación para suelos 
contaminados con hidrocarburos, mismas que se pueden clasificar, según Saval (1999), de 
diferentes maneras. Una de las clasificaciones más comunes se realiza con base en el principio de 
su funcionamiento, teniendo así las técnicas biológicas, fisicoquímicas y térmicas. Otra 
clasificación se basa en el efecto sobre los contaminantes, de tal forma que se tienen técnicas de 
retención, extracción, separación y descomposición. En la práctica, las dos clasificaciones 
mencionadas son válidas e incluso complementarias, ya que generalmente necesitan combinarse. 
El término “remediación”, aunque no está definido en México en algún documento oficial, 
actualmente es utilizado para referirse a todas aquellas acciones aplicadas a suelos y acuíferos que 
conduzcan a la reducción de niveles de contaminación (Arce, 2000). 
De acuerdo con Saval (1999), al hablar de éxito de la remediación, pueden existir diversos 
enfoques, entre ellos: 
Alcanzar los niveles de limpieza, tomando normativas extranjeras como referencia 
Reducir el riesgo a la salud al disminuir la concentración de compuestos tóxicos 
Devolver al sitio una vista agradable en la superficie, sin importar lo que queda enterrado 
Reducir los niveles de contaminación, sin importar el efecto sobre el suelo mismo y los 
alrededores del sitio 
Alcanzar los objetivos en el mínimo tiempo posible 
Realizar los trabajos al menor costo posible 
De estos enfoques, los más comunes son los dos primeros. Aspectos como el costo y el tiempo de 
ejecución, a pesar de que no son elementos técnicos, en la mayoría de los casos sirven como base 
para la toma de decisiones en trabajos de remediación, lo cual aumenta la probabilidad de fracaso. 
Según Chávez et al. (2003) los requisitos que deben cumplir las técnicas de remediación para ser 
considerada ambientalmente aceptable son los siguientes: 
Reducir la concentración de los contaminantes, como respuesta directa de su aplicación 
No transferir los contaminantes de una matriz a otra. 
Ser irreversible, esto es, no permitir que, después de cierto tiempo, los contaminantes vuelvan 
a reaparecer en el lugar, como si nada se hubiera hecho. 
No crear mayores disturbios ambientales que los propios de la contaminación 
Ser una tecnología integral que incluya el tratamiento de desechos en caso de generarlos. 
3.4.1. Experiencias de remediación de suelos en México 
La necesidad de sanear suelos contaminados ha promovido la creciente aparición de negocios, 
tanto nacionales como extranjeros, interesados en colocar sus productos o servicios de 
 34 
remediación en México, muchas de ellas sin conocimientos o experiencias previas. Lo anterior ha 
dejado una mala imagen no solamente de las empresas que se han encargado de los trabajos, sino 
de las mismas técnicas que aplican, por lo que las empresas que actúan con responsabilidad han 
tenido que luchar contra esa mala imagen (Saval, 1999). 
Las experiencias exitosas de remediación que hasta ahora se han registrado en las instancias 
gubernamentales encargadas, están referidas a situaciones en las que se alcanzaron los límites de 
limpieza establecidos para cada caso particular. Debido al desconocimiento de los aspectos 
técnicos involucrados en cada caso y a la necesidad de proteger el conocimiento en el uso 
específico de cada técnica, no se documenta con claridad la forma en que se llegó a los límites 
establecidos. En lo que se refiere a productos para la remediación de suelos, lo más común es 
encontrar formulaciones cuya descripción de contenido es mínima. El ejemplo típico lo 
constituyen aquellos que se venden bajo el nombre de “productos para biorremediación”, como 
son bacterias y agentes tensoactivos. Se ha tenido varias experiencias en México con los 
productos comerciales de origen microbiano. Algunos de ellos son efectivos, mientras que otros 
no lo son, ya sea porque no son bacterias degradadoras o porque no son viables. Lo anterior se ha 
descubierto mediante pruebas simultáneas